Análisis temporal del uso del suelo en el departamento de Soriano y

Universidad de la República
Facultad de Ciencias
Maestría en Ciencias Ambientales
TESIS DE MAESTRÍA
Análisis temporal del uso del suelo
en el Departamento de Soriano
y su incidencia en la biodiversidad
Lic. Guadalupe Tiscornia
Orientadores: Dr. Marcel Achkar
Dr. Alejandro Brazeiro
Junio, 2011
Guadalupe Tiscornia
Tesis - Maestría en Ciencias Ambientales
Junio, 2011
RESUMEN
Las tierras destinadas a las actividades agropecuarias se obtienen,
necesariamente, a expensas de ecosistemas naturales. En las últimas
décadas, impulsado por la creciente demanda de alimentos y biocombustibles
a nivel mundial, la actividad agrícola ha sufrido un desarrollo exponencial. Este
proceso de intensificación agrícola ha provocado en varias partes del mundo, la
disminución de la heterogeneidad del paisaje rural, repercutiendo
negativamente sobre el hábitat de las comunidades y la conectividad del
paisaje para varias especies. Uruguay no es ajeno a este fenómeno
caracterizado fundamentalmente por el avance de los monocultivos a
expensas, en algunos casos, de áreas de pastizales naturales. Este avance se
ha dado con mayor intensidad en el litoral oeste del país, donde se focalizó el
área de estudio de la presente tesis.
El objetivo general de la tesis es evaluar los cambios territoriales ocurridos a
nivel de paisaje por el proceso de intensificación agrícola del área en Soriano y
su potencial impacto en la biodiversidad, en el período 1990 - 2009,
caracterizado por una fuerte transformación agrícola, impulsado por el cultivo
de la soja.
La comparación de los patrones de uso del suelo entre 1990 y 2009, a partir del
análisis de imágenes satelitales, mostró que las tierras destinadas a cultivos
aumentaron un 27%. La superficie de bosque nativo (BN) disminuyó un 30%
pasando de 4.515 fragmentos a 2.539, perdiéndose principalmente los
fragmentos boscosos de pequeño tamaño (menores a 10 has.). La superficie
de campo natural (CN) se redujo en un 23% y el número de fragmentos pasó
de 13.661 a 11.430, con un tamaño promedio que disminuyó de 30,19 has a
27,69 has, perdiéndose principalmente fragmentos de hasta 50 has.
La estimación del efecto potencial de la intensificación agrícola sobre la
viabilidad poblacional de los mamíferos terrestre de Soriano se realizó
analizando las áreas mínimas viables (AMV) de las especies en función de la
pérdida de hábitats naturales por cultivos/forestación. Como primera
aproximación, se usaron las AMV genéricas estimadas por Belovsky (1987) en
base al tamaño corporal. A nivel departamental, todas las especies
encontrarían, tanto en 1990 como en 2009, al menos una fragmento de hábitat
lo suficientemente grande como para satisfacer sus AMV. En este sentido, no
se esperarían extinciones a nivel departamental. A nivel local la situación es
diferente. La cantidad de fragmentos capaces de satisfacer AMV se redujo
desde 1990 a 2009 para un 82% de las especies. En estos casos podrían
darse extinciones locales. Por ejemplo, un ratón de campo de 32 g habría
tenido 32 poblaciones viables (e.g., 32 fragmentos de CN con área mayor a su
AMV= 4 Km2) en 1990, de las cuales, 8 dejarían de ser viables en 2009 (e.g.,
24 fragmentos de CN tiene áreas mayores a sus AMV). En relación a esto, es
importante destacar los fragmentos que fueron eliminados en el período
estudiado (2.000 fragmentos <10 has de BN y 2500 entre 1 ha y 100 has de
CN). Las extinciones locales (ocurridas o futuras) serían particularmente
preocupante en el caso de especies clasificadas como cercanas a la amenaza
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por la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza (UICN). Tal es
el caso del gato pajero (Leopardus braccatus) o la mulita (Dasypus hybridus).
Por otro lado, estos resultados deben considerarse como una aproximación
preliminar al tema, ya que factores no considerados aquí, como la calidad de
los hábitats, conectividad (asumida aquí como nula), perturbaciones e
interacciones biológicas, pueden tener efectos importantes en la viabilidad
poblacional.
AGRADECIMIENTOS
Principalmente a mi familia y amigos por la incondicionalidad y ser el sustento
en mi carrera. Por su respaldo y comprensión en muchos momentos y por
darme sus puntos de vista y correcciones de estilo al documento.
A mis orientadores, Dr. Marcel Achkar y Dr. Alejandro Brazeiro, por el apoyo, la
facilitación, la claridad en sus correcciones y sus comentarios oportunos. Pero
sobre todo por hacerme pensar!
Al Proyecto de Producción Responsable del Ministerio de Ganadería,
Agricultura y Pesca, en especial al Ing. Agr. Alfredo Bruno y el Dr. Nicolás
Marchand por facilitarme la ejecución de esta tesis.
Al Ing. Agr. Agustín Giménez, Coordinador Nacional de la Unidad GRAS del
Instituto Nacional de Investigación Agropecuaria (INIA) por permitirme algunos
tiempos en la etapa final, sin los cuales me hubiera costado mucho más
terminarla.
Por último, quisiera agradecer a los miembros del tribunal evaluador, Dr.
Alberto Yanosky; Dr. Néstor Mazzeo y Prof. Daniel Panario, por las sugerencias
y comentarios que ayudaron a enriquecer este documento.
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INTRODUCCIÓN
La expansión agrícola
La expansión agrícola es uno de los tantos casos de cambios producidos en el
uso del suelo, o en el tipo de aprovechamiento que se realiza en los distintos
ecosistemas terrestres. Esta expansión es parte importante del “cambio global”
(Green et al., 2005). Influye sobre el clima, ciclos del agua, carbono y nitrógeno
de la biósfera, emisiones de gases causantes del efecto invernadero y sobre la
biodiversidad (Foley et al., 2005; Paruelo et al., 2006). Por otro lado, y ante la
creciente demanda por alimentos, este proceso parece irreversible. Sin
embargo, y a pesar de su probable beneficio económico, las consecuencias
sociales y ambientales que trae aparejado advierten acerca de la importancia
de planificar y regular la expansión del área cultivada (Millennium Ecosystem
Assessment. 2005; Paruelo et al., 2006).
Las estrategias de desarrollo que se han elaborado para ordenar el proceso, en
general, privilegian el corto plazo. Las prácticas modernas de uso del suelo
mientras incrementan los bienes en el corto plazo pueden perjudicar muchos
servicios ecosistémicos a largo plazo (Foley et al., 2005). Esto lleva a ignorar
una condición básica que debe tener cualquier estrategia de desarrollo: la
sustentabilidad ambiental. Por ejemplo, según lo expuesto por Gligo (1987),
para que la transformación de una explotación ganadera extensiva en un
agrosistema de cereales sea ambientalmente sustentable, se requiere que el
mismo llegue a un equilibrio ambiental al menos en 20 años. Para ello es
necesario introducir insumos para compensar las pérdidas, especialmente de
nutrientes, y evitar la erosión de los suelos con prácticas agrícolas adecuadas.
Cuando se expande la frontera agropecuaria, los planificadores normalmente
evalúan el incremento del producto agropecuario y su evolución en el corto
plazo. Como no existen inventarios exhaustivos (o incluso cuentas
patrimoniales), no se computa la pérdida de esa transformación (Gligo, 1987;
Foley et al., 2005). Según este mismo autor, se debería cuantificar, por
ejemplo, lo que se pierde en la regulación hídrica de las cuencas por tala de
bosques, las especies de fauna o flora que se extinguirán en la zona, los
incrementos en erosión, los sedimentos que se vuelcan a los cursos de agua,
entre otros.
Una de las grandes utilidades del estudio de las variaciones de los usos del
suelo es su utilización como indicador ambiental. Estos indicadores sirven para
dar “imágenes sintéticas” del problema ambiental y constituyen una
herramienta en la toma de decisiones, punto esencial de cualquier proceso de
planificación (López González et al., 2002).
Las actividades humanas presionan sobre el medio y sobre la cantidad y
calidad de los recursos naturales modificando su estado. Por lo tanto debe
existir una respuesta a través de políticas y acciones sociales que modulen esa
presión (López González et al., 2002).
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Así, en López González et al. (2002), se detallan trece áreas de interés
definidas por la Organización para la Cooperación y el Desarrollo Económico
(OCDE):
· Cambio climático
· Destrucción de la capa de ozono
· Eutrofización
· Acidificación
· Contaminación tóxica
· Medio ambiente urbano
· Biodiversidad
· Diversidad de ecosistemas
· Residuos
· Recursos hídricos
· Recursos forestales
· Recursos piscícolas
· Erosión
Uno de los indicadores ambientales de la Biodiversidad es la Variación de los
usos del suelo.
Las tierras destinadas a las actividades agropecuarias se obtienen, en muchos
casos, a expensas de áreas cubiertas de bosques nativos. Este fenómeno tiene
efectos ambientales graves tales como el aumento en la penetración de los
rayos solares que incide en forma directa en la evapotranspiración del suelo, el
aumento de la salinidad y la pérdida de la materia orgánica, y de los nutrientes
y de la biomasa de las capas superficiales del suelo, alterando sus propiedades
físicas y químicas. El desmonte facilita también los procesos erosivos del suelo
restando productividad. La modificación del hábitat produce necesariamente
una disminución de la biodiversidad de vegetales y de la mayoría de los
animales silvestres ante la pérdida de las condiciones favorables para su
existencia (Pérez-Carrera et al., 2008), mientras que otros aumentan
drásticamente su población causando cuantiosas pérdidas en las plantaciones
agrícolas (Bucher, 1998, 1986 y 1974, Murton et al. 1974 y Willis & Oniki,
1987).
Uruguay no es ajeno al fenómeno de expansión agrícola. Este sector viene
atravesado en los últimos años un proceso de transformación con importantes
cambios en la base productiva y social. Este proceso está caracterizado
fundamentalmente por el avance de la superficie ocupada por monocultivos, en
la mayoría de los casos, a expensas de áreas de pastizales naturales.
Principalmente los cultivos de soja (Anexo I) y forestación (Anexo II), vienen
acelerando las tendencias históricas de concentración de la producción y
desplazamiento de productores familiares que debido principalmente al avance
de la soja han disminuido, en el litoral oeste del país, de 15% en 2000 a 6% en
2009 (Narbondo y Oyhancabal, 2009). Estas transformaciones recientes, en
conjunto, han presentado su mayor importancia en los últimos años y afectan a
la totalidad del sector agrario del país. Se produce competencia por la tierra
agrícola disponible, por el destino del capital, la disponibilidad de trabajo, la
modificación del paisaje rural y el modelo de transformación secundario
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asociado (exportación a granel, producción de pasta de celulosa y producción
de agrocombustibles).
Según Achkar et al. (2008), las consecuencias de estos procesos presentan
una diversidad de facetas que aún no han sido evaluadas:
• Impacto económico. Se genera una tendencia dinámica de crecimiento
económico en algunas zonas del país, que difiere de las tradicionales. Así se
crea un sector empresarial fuerte que desplaza a productores tradicionales.
• Impacto sobre el sector ganadero que es desplazado desde tierras con
alta aptitud agrícola-ganadera hacia tierras de menor nivel de productividad.
• Limitaciones en la actividad lechera. La lechería que, en especial en los
últimos años, logró insertarse en un importante contexto internacional
favorable, encuentra ahora restricciones para asociarse con estas nuevas
producciones tal como lo realizaba con el sistema agrícola convencional.
• Progresivo abandono de las rotaciones agricultura-praderas. Esta
tecnología, perfectamente ajustada a las condiciones ambientales y sociales
del espacio agrario, hoy es sustituida por sistemas de cultivo continuo,
generando aceleración en la degradación de tierras.
• Transformaciones del paisaje agrario y el avance en la fragmentación de
los espacios naturales, con un aumento sostenido en la presión sobre los
ambientes naturales (como bosques nativos, campo natural, humedales y
otros).
Siguiendo lo expuesto por Achkar et al. (2008), estas transformaciones
comienzan a constituir una preocupación en la opinión pública, no sólo en el
ámbito rural sino también urbano y, progresivamente, comienza a ser un tema
de debate. Sin embargo, la generación de información sobre los efectos de
estos procesos, las evaluaciones de tendencias, los escenarios futuros y la
construcción de alternativas son mucho más lentas que la manifestación de
dichas transformaciones. Siguiendo lo expuesto por estos mismo autores, la
información generada se reduce, en algunos casos, a cifras estadísticas,
evaluaciones de impacto puntuales, análisis de los efectos sobre algún
compartimiento de la naturaleza (agua, suelos) o evaluación de algún
contaminante en el ambiente,
Para evaluar los cambios territoriales ocurridos por el proceso de intensificación
agrícola, la utilización de técnicas de teledetección en asociación con un
Sistema de Información Geográfica (SIG), constituye una de las principales
herramientas para resolver estos problemas ambientales (Kontoes et al., 1993;
Price et al., 1992; Lauver & Whistler, 1993; Paruelo et al., 2006). Unido a la
utilización del SIG, la teledetección es una fuente de información
extremadamente valiosa para la estimación de la superficie agrícola y forestada
(Paruelo et al., 2006). Tal es el caso de la utilización de estas técnicas para la
determinación de la drástica disminución del ecosistema de mata atlántica
paraguaya desde 1973 a 2000. En este estudio se reveló la mayor
deforestación de mata atlántica pasando de un 73.4% de cobertura boscosa en
los años 70 a un 24,9% en 2000 (Huang et. al., 2009 y 2007).
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La disponibilidad creciente de imágenes de alta resolución, así como la
evolución constante de la informática, constituyen elementos que facilitan la
expansión de estas técnicas (Pax-Lenney & Woodcock, 1997; Guerschman et
al., 2002; Seyler et al., 2002; Oetter et al., 2000). El seguimiento de la
productividad y el desempeño temporal y espacial de la vegetación han sido los
principales desafíos en la investigación a partir de técnicas de teledetección
(Moulin et al. 1997; Clevers, 1997; Moulin et al. 2003). Progresivamente se han
obtenido importantes resultados en la evaluación de la cobertura vegetal del
suelo (Qin, 1993; Ray & Murray, 1996; Asner et al. 2000; Braun y Hense,
2004). Los índices de vegetación se han convertido en las principales fuentes
de información para realizar el monitoreo y espacializar en forma cartográfica
los resultados de los cambios de la cobertura vegetal ya que distintas cubiertas
vegetales muestran un comportamiento reflectivo diferente. El índice de
vegetación más utilizado en este contexto es el NDVI (Normalized Difference
Vegetation Index) que representa una función de bandas espectrales
correspondientes al rojo e infrarrojo cercano (Rouse et al., 1974; Tucker, 1979).
NDVI = (PIR-R) / PIR+R)
Donde:
PIR = reflectividad en la banda del infrarrojo cercano
R = reflectividad en la banda del rojo
La diferencia entre las bandas roja e infrarroja es un indicador fuerte de la
cantidad de biomasa verde fotosintéticamente activa (Tucker, 1979). Este
índice es ampliamente utilizado a diversas escalas: locales, regionales,
continentales y globales (Estreguil, 1996; Girard & Girard, 1989; Paruelo et al.
2001).
Efectos de la expansión agrícola sobre la biodiversidad
Una de las tendencias ecológicas más drásticas del siglo pasado ha sido la
pérdida de biodiversidad y la degradación de los ecosistemas como
consecuencia de las actividades humanas a escala global (Millennium
Ecosystem Assessment 2005). Se estima que la tasa de extinción actual es de
100 a 1.000 veces mayor que las tasas basales, derivadas de los registros
paleontológicos antes de los humanos (Pimm et al. 1995). Son cuatro los
principales mecanismos generadores de pérdida de biodiversidad reconocidos
mundialmente: el cambio climático, especies exóticas invasoras, extracción y
caza, y pérdida de hábitat. Este último punto está directamente involucrado con
la expansión agrícola. El hábitat es considerado como el espacio o ambiente
donde una planta o animal normalmente vive y crece. El hábitat provee las
condiciones ecológicas específicas para las cuales una especie está adaptada:
temperatura, humedad e ítems alimenticios. Una especie no puede sobrevivir
sin su hábitat por lo que mantener la viabilidad de los mismos es un aspecto
crucial para la conservación de la biodiversidad (Eppink, 2005).
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La preservación del hábitat es un proceso más complicado que simplemente
controlar la actividad humana en determinadas zonas; incluye la prevención de
procesos como la conversión, fragmentación y degradación. El primero refiere
a la pérdida de la viabilidad del hábitat, el segundo a la cohesión de los
distintos fragmentos de un mismo hábitat y el tercero a la pérdida de cualidades
ecológicas debidas a distintos procesos (Eppink, 2005).
La fragmentación de los hábitats se ha estudiado desde los años 60 bajo dos
fundamentos teóricos: la teoría biogeográfica de islas (MacArthur & Wilson,
1967) y la teoría de metapoblaciones (Levins, 1969). La teoría de islas estudia
la influencia del aislamiento y el tamaño de los fragmentos en la riqueza y
composición de especies, mientras que el concepto ecológico de
metapoblación enfatiza la idea de conectividad y el intercambio entre
poblaciones espacialmente separadas (Hanski, 1999). La fragmentación es
entendida como un proceso dinámico por el cual un determinado hábitat va
quedando reducido a fragmentos o islas de menor tamaño, más o menos
conectadas entre sí en una matriz, diferente de la original. En este contexto se
asume que la fragmentación siempre está asociada a acciones antrópicas que
conllevan una modificación del territorio y que se traduce en una pérdida
importante de hábitats naturales, lo que termina en una disminución e incluso la
extinción de especies (Múgica de la Guerra et al., 2002).
De acuerdo a lo expuesto por Forman (1995) y Saunders et al. (1991), la
alteración de los patrones espaciales de los fragmentos de hábitat, derivada de
los procesos de fragmentación, se manifiesta a través de ciertas tendencias
que pueden resumirse en (Figura 1):
• Disminución de la superficie de hábitat.
• Aumento de los fragmentos.
• Reducción del tamaño de los fragmentos debido a la división de
superficies más o menos amplias en fragmentos de menor tamaño.
• Aislamiento de los fragmentos en el paisaje provocado por una
destrucción intensa de las superficies naturales, aumentando la distancia
entre los fragmentos de hábitat natural.
• Aumento de la relación perímetro/superficie de los fragmentos.
Figura 1. Estado creciente de fragmentación del hábitat. Tomado de Gurrutxaga y Lozano,
2008.
De forma general, los procesos que se ven más afectados por los efectos de la
fragmentación del paisaje son aquellos que dependen de vectores de
transmisión dentro del mismo. La dispersión de semillas, la polinización, las
relaciones predador-presa, la dispersión de parásitos y epidemias, son
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ejemplos de procesos ecológicos que dependen de vectores animales que
tendrían limitado el movimiento por el paisaje (Múgica de la Guerra et al.,
2002).
Por otro lado, y también citado en Múgica de la Guerra et al., 2002, estos
efectos amenazan la supervivencia de los organismos afectados, a saber:
• La disminución en la disponibilidad de superficie del hábitat produce una
pérdida neta en el tamaño de las poblaciones que lo ocupan.
• La reducción de los fragmentos produce un aumento en la relación
perímetro-superficie, lo que aumenta asimismo la permeabilidad de los
fragmentos a los efectos de los hábitats periféricos.
• El aislamiento de los fragmentos y, por tanto el aumento de la distancia
entre ellos, dificulta el intercambio de individuos. Las especies más
resistentes (generalistas) logran mantenerse, mientras que las más
sensibles quedan relegadas a los fragmentos de mayor tamaño.
El tamaño y la forma de los fragmentos condicionan en gran medida las
posibilidades de mantener ciertas poblaciones. Al aumentar la fragmentación
se producirían fenómenos de extinción local. Así, cuanto menor sea la
superficie del fragmento no sólo podrían ser lo tan pequeños como para no
poder albergar una determinada población sino que son más vulnerables a los
agentes externos y es mayor el efecto borde. Mientras que en el interior de los
fragmentos grandes se dan propiedades y características internas del
fragmento. En aquellos en los que la superficie es reducida, los efectos y
tensiones de la matriz se reflejan en el interior, por lo que las poblaciones de
interior se ven perjudicadas en beneficio de aquellas que habitan ecotonos
(Múgica de la Guerra et al., 2002 y Gurrutxaga & Lozano, 2008).
Por todo ésto podemos afirmar que en fragmentos de mayor superficie las
poblaciones serán más numerosas y con mayores posibilidades para superar
las posibles alteraciones o extinciones locales. Por otro lado, los fragmentos
alargados tienen mayor efecto borde que aquellos que tienen formas
cuadradas o redondeadas. En estas últimas formas es más probable que el
interior del fragmento mantenga sus condiciones internas y los efectos de la
matriz queden restringidos al borde del mismo (Múgica de la Guerra et al.,
2002). Adicionalmente, y según Gurrutxaga & Lozano (2008) cuando los
fragmentos no están aislados para la población y existe intercambio de
individuos, los fragmentos constituyen una población formada por un conjunto
de poblaciones locales, distribuidas en diferentes fragmentos, que se extinguen
y recolonizan localmente.
A nivel general, la intensificación de la agricultura ha provocado la disminución
de la heterogeneidad del paisaje rural, repercutiendo negativamente sobre el
hábitat de una comunidad biológica rica y sobre la conectividad del paisaje para
numerosas especies (Burel & Baudry, 2005). Asimismo, se ha señalado la
importancia de la matriz agraria como soporte de los futuros cambios en el área
de distribución de diversos organismos en respuesta al cambio climático
(Hannah et al., 2002 y del Barrio et al., 2006). Los efectos negativos de la
intensificación agraria tratan de ser mitigados articulando instrumentos como
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las medidas agroambientales y los procedimientos de certificación de gestión
forestal sostenible. No obstante, se constata que aún es insuficiente la
integración de los criterios de la Ecología del Paisaje para que la aplicación de
estos instrumentos, así como la propia ordenación agraria y forestal, se realice
con una perspectiva territorial, y no sólo de parcela o predio (Pierce & Ervin,
1999; Donald & Evans, 2006).
Cabe destacar que en nuestro país los procesos de intensificación de la
agricultura, con la consecuente fragmentación del hábitat, se manifiestan con
gran intensidad en el litoral oeste del país, donde se establecen una serie de
transformaciones territoriales producto de una competencia por la tierra entre la
producción agrícola ganadera convencional, el cultivo de soja y oleaginosas y
la forestación (Brazeiro et al. 2008a).
Caso de estudio
Si se toma en cuenta la globalidad del proceso en un intento de generar
información que aporte a su comprensión y permita abordar el estudio en
mayor profundidad, en esta tesis se acotó la zona de trabajo al Departamento
de Soriano. Se eligió este Departamento por su relevancia como una zona
representativa del litoral oeste y por entender que se trata de una de las
regiones donde se manifiestan con mayor intensidad estos procesos.
Este Departamento (Figura 2), ubicado en 33º30`22,28”S y 57º45`30,77”O,
ocupa una superficie de alrededor de 900.000 has. Limita al Norte con el Río
Negro, al Sur con el Departamento de Colonia, al Este con Flores y al Oeste
tiene costas sobre el Río Uruguay. La capital departamental es Mercedes y
otras localidades urbanas importantes son Dolores y Palmitas. Los principales
cursos de agua son los ríos Uruguay y Negro. La mayor parte de su superficie
(alrededor de 2/3) no supera la cota de los 90 m y el resto se ubica entre los 90
y 160 m de cota.
Figura 2. Departamento de Soriano donde se muestran rutas principales y cursos de agua.
Elaboración propia con coberturas del Ministerio de Transporte y Obras Públicas (MTOP).
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Los suelos se caracterizan por su alta fertilidad e importante potencialidad
agrícola. Considerando la carta de reconocimientos de suelos 1:1.000.000, se
encuentran las siguientes unidades: Villa Soriano, Fray Bentos, Cañada Nieto,
Bequelo, Cuchilla de Corralito, San Gabriel – Guaycurú, Risso, La Carolina y
Paso Palmar (MAP/DSF, 1976)
Según el Censo General Agropecuario del año 2000, 41.554 has (4,9%) están
ocupadas por bosque nativo y 335.098 has (40,2%) por campo natural.
Según el Instituto Nacional de Estadísticas (INE, 2004) la población del
Departamento ha aumentado en 5.000 personas, en los últimos 20 años
(79.439 en 1985 y 84.563 en 2004). En cuanto al número de viviendas tanto
particulares como colectivas se registró, en el mismo período, un aumento de
aproximadamente 6.000 (24.504 en 1985 y 30.414 en 2004).
Características productivas
Según el Censo General Agropecuario del año 2000 (MGAP-DIEA, 2000), las
actividades productivas predominantes del Departamento son la agrícola o
agrícola-ganadera, seguida de la forestal y lechera y, por último, una zona
hortícola. La superficie destinada a casa uso del suelo se detalla según se la
Tabla 1.
Tabla 1. Usos del suelo en el departamento de Soriano, según el Censo General Agropecuario
del año 2000 (MGAP-DIEA, 2000).
Uso/Cobertura del suelo
Bosques naturales
Bosques artificiales
Cítricos
Otros frutales
Viñedos
Cultivos de huerta
Cultivos cerealeros de industria
Forrajeros anuales
Tierra arada
Tierra de rastrojo
Praderas artificiales
Siembra en cobertura
Campo natural fertilizado
Campo natural
Tierras improductivas
TOTAL
Superficie (ha)
41.554
20.691
105
17
15
376
139.844
61.105
20.761
14.245
154.786
12.107
24.196
335.098
8.879
833.689
El comportamiento del Departamento en relación al número de explotaciones y
superficie explotada sigue el mismo patrón que se observa en el análisis
territorial nacional. En comparación al censo del año 1990 (MGAP-DIEA, 1990),
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el número de explotaciones disminuyó de 2.335 a 2.197, pero en relación a la
superficie explotada, aumentó en casi 40.000 has, pasando de 793.964 has a
833.689 has.
Desde 1990, el rubro con mayor crecimiento fue la soja dándose en esta zona
el proceso de “sojización” ya mencionado en la Introducción que, según publica
la Intendencia de Soriano en su página web, ocupa el 47% del departamento.
Le sigue forestación llegando a 29.000 has según el Anuario 2009 (MGAPDIEA).
PREGUNTAS
Las preguntas de la presente tesis, se centran en los efectos de las
trasformaciones en el uso del suelo ocurridas en los últimos 20 años en el
Departamento de Soriano producto de la intensificación agrícola, sobre la
biodiversidad del departamento, especialmente a escala del paisaje. En
particular, estas transformaciones han provocado:
1) ¿disminución y fragmentación de los ecosistemas naturales (analizando
bosques nativos y campo natural)?
2) ¿disminución de la conectividad y aumento del efecto borde entre
fragmentos de hábitats naturales?
3) ¿efectos potenciales sobre la viabilidad poblacional de las especies de la
fauna?
OBJETIVOS
General
El objetivo general de la tesis es evaluar, durante el período 1990-2009, los
cambios territoriales ocurridos en el Departamento de Soriano a nivel de
paisaje, asociados al proceso de intensificación agrícola (aumento del área y
ciclo de cultivos) y su potencial impacto en la biodiversidad.
Específicos
•
•
•
Evaluar las variaciones temporales (1990-2009) de los arreglos
espaciales del uso del suelo en el Departamento de Soriano.
Determinar y analizar los fragmentos de vegetación natural (tipo,
tamaño, forma), grado de fragmentación, conectividad y efecto de borde.
Evaluar el potencial impacto sufrido por la biodiversidad, tomando a los
mamíferos como grupo indicador, derivado del proceso de intensificación
agrícola.
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METODOLOGÍA
Uso del suelo
La metodología de trabajo que se utilizó para la definición y delimitación de las
clases de uso del suelo (Anno et al., 2003; Achkar et al., 2004) se dividió en
cinco pasos:
1. Elaborar una tipología de clases de vegetación – uso del suelo.
2. Construir una base de datos georreferenciados a través de un SIG que
permita combinar en forma de capas superpuestas la información
secundaria, las imágenes, los índices de vegetación y las distintas
aproximaciones de clasificaciones.
3. Evaluar las distintas clasificaciones supervisadas y no supervisadas,
contrastadas con la información secundaria, para obtener una
distribución espacio temporal.
4. Realizar relevamientos de información a nivel de campo.
5. Analizar y corregir la cartografía generada y realizar nuevas
clasificaciones de imágenes.
La base de datos georreferenciada integró el conjunto de información ya
existente que se detalla a continuación. Para el caso de las características
ambientales se analizaron e incorporaron variables relevantes como tipos de
suelo (Dirección General de Recursos Naturales Renovables; Ministerio de
Ganadería, Agricultura y Pesca - MGAP-), cursos de agua (Dirección Nacional
de Topografía, Ministerio de Transporte y Obras Públicas – MTOP-) y curvas
de nivel (Dirección Nacional de Topografía, MTOP). Por otro lado, y analizando
el aspecto socio-económico, se ingresaron datos respecto a presencia de
centros poblados (Dirección Nacional de Topografía, MTOP) y número de
habitantes (Instituto Nacional de Estadísticas), caminería y vías férreas (ambas
de Dirección Nacional de Topografía, MTOP). En cuanto al aspecto biológico,
se analizaron los datos existentes sobre biodiversidad en base a registros
históricos para el Departamento (Brazeiro et al., 2008b). Finalmente, y desde el
punto de vista productivo y con datos de la Dirección de Estadísticas
Agropecuarias y la Dirección General de Recursos Naturales Renovables
(ambas del MGAP), se incorporaron datos de regiones agrícolas y sistemas
productivos.
Para la realización del trabajo se tomó todo el departamento de Soriano con
sus límites departamentales establecidos y se realizó la evaluación de los
cambios en la dinámica del paisaje en los últimos 20 años. A partir de ésto, se
realizó una evaluación en detalle de los cambios en el uso del suelo,
analizando las modificaciones a partir del procesamiento de dos fechas de
imágenes satelitales Landsat 5 Themmatic Mapper. Se utilizó este satélite
debido a que la resolución espacial de 30 m. x 30 m. permite detectar y
clasificar los usos del suelo de manera más detallada. Se selecciono una fecha
10 años antes y una 10 años después de la expansión de la actividad sojera
ocurrida alrededor del año 2000 para poder detectar cambios ocurridos debido
a ese fenómeno.
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Las imágenes fueron una composición de diferentes fechas debido a que una
sola no cubría por entero el departamento de soriano. Las fechas fueron:
• Para el año 1990, 23 de diciembre de 1989 y 15 de enero de 1990
(Figura 3)
• Para el año 2009, 4 y 13 de febrero de 2009 (Figura 4). Cabe aclarar en
este caso, que al atravesar un período de seca durante el verano 2009,
se complementó la clasificación con imágenes del 18 y 27 de octubre.
Figura 3. Imágenes satelitales Landsat 5 TM de diciembre/enero de 1990 para el departamento
de Soriano. Proporcionada por INPE
Figura 4. Imágenes satelitales Landsat 5 TM de febrero de 2009 para el departamento de
Soriano. Proporcionada por INPE
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Se utilizaron imágenes de los meses de verano (21 de diciembre a 21 de
marzo) para que, tanto las especies nativas caducas como la soja presenten un
desarrollo vegetal importante y poder así visualizarlas. Mediante clasificaciones
supervisadas y no supervisadas, se determinaron superficies ocupadas por
cinco categorías de uso del suelo:
• Cultivos
• Bañados y humedales
• Zonas urbanas
• Campo natural
• Bosques nativos
• Forestación
Vale aclarar que en la categoría campo natural se incluyeron zonas de
pastoreo o no trabajadas (campo natural propiamente dicho, campo natural
mejorado o zonas agrícolas con varios años en desuso).
A partir de los resultados de las clasificaciones de imágenes satelitales
iniciales, se llevaron a cabo evaluaciones primarias de los arreglos espaciales
del uso del suelo, fragmentación del territorio, superficie con vegetación natural
y conectividad de las áreas naturales, que posteriormente fueron evaluadas a
campo en sitios específicos según pautas obtenidas en el procesamiento
anterior de datos.
Se realizó una campaña de terreno en donde se evaluó el área de trabajo y se
recolectó información sobre el uso de suelo para la clasificación de las
imágenes. Dicha salida se llevó a cabo en febrero de 2009, realizando una
recorrida por diferentes rutas y caminos secundarios del departamento
(alrededor de 250 Km.), georeferenciando y anotando los diferentes usos del
suelo. Se relevaron un total de 366 puntos que correspondían a parcelas de
uso del suelo. Luego esos puntos fueron incorporados al SIG y se utilizaron
tanto para la clasificación supervisada como para la validación de la
clasificación (alrededor de las mitad de los puntos).
Disminución de ambientes naturales
Para determinar la superficie de ambientes naturales (bosques nativos y campo
natural) y siguiendo la metodología propuesta por Cayuela (2006) y McGarigal
y Marks (1995), se calcularon:
• cantidad de fragmentos de las diferentes categorías
• superficie
• perímetro
• tamaño medio en has. (cuanto menor sea, mas fragmentado será la
clase)
• variabilidad (tamaño máximo y mínimo de los fragmentos de la clase)
• su densidad (n/100 has.)
La forma de los fragmentos en el área de estudio fue caracterizada por el
índice de forma
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√
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,
Donde A es el área del fragmento en m2 y P el perímetro del fragmento en m
(Echeverry & Rodríguez, 2006). Tiene valor 1 cuando el polígono es circular y
aumenta su valor conforme aumenta la complejidad de la forma del fragmento.
Como complemento de F, se calculó además, la dimensión fractal que brinda
información acerca de la forma del fragmento, ya que indican el grado de
complejidad del perímetro (Mc Garigal et al., 2002 en Rodríguez-Loinaz et al.,
2007).
2
Donde A es el área de cada fragmento en m2 y P su perímetro en metros. El
valor de este índice está comprendido entre 1 y 2. Valores próximos a 1 indican
perímetros simples como círculos o cuadrados mientras que valores próximos a
2 indican perímetros complejos muy recortados.
Análisis de la fragmentación
Los procesos de fragmentación de hábitat pueden definirse como la de un
hábitat original en una serie de fragmentos que sumen una superficie menor a
la inicial. Un paisaje esta mas fragmentado cuanto menor es el tamaño de los
fragmentos y, por consiguiente, mayor el número (Gurrutxaga & Lozano, 2008).
El análisis de los patrones de fragmentación del paisaje se llevó a cabo a
través de índices ecológicos. Se calculó el índice de fragmentación F
(Gurrutxaga, 2003 y Rodríguez Loinaz, 2004).
ú
á
ó
Donde, dispersión de los fragmentos (Rc)= 2 dc (λ/π),
• dc = distancia media desde un fragmento (su centro o centroide) hasta el
fragmento más cercano.
• λ = densidad media de fragmentos= (número de fragmentos/superficie
total del área de estudio en has.) x 100 = número de fragmentos por
cada 100 has.
Estos índices no son comparables entre diferentes ambientes, por lo que la
evaluación de la evolución de estos índices se realizará únicamente entre datos
referidos al mismo ambiente. Un aumento del valor del índice se relaciona con
una disminución del grado de fragmentación. Esto se debe a que el incremento
de la fragmentación se relaciona con la disminución de la superficie total de los
fragmentos, un mayor número de fragmentos y una mayor dispersión de éstos
(Gurrutxaga, 2003).
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Conectividad
Relacionado con el concepto anterior, la conectividad espacial es el grado de
contigüidad entre los fragmentos de un mismo tipo de hábitat. Cuanto más
distanciados estén los fragmentos de hábitat entre ellos, menor conectividad
espacial tendrá dicho hábitat en el paisaje (Gurrutxaga & Lozano, 2008).
Sin embargo, la conectividad es descriptor de las relaciones entre las machas
tanto desde el punto de vista espacial como funcional. El concepto de
conectividad funcional refiere a la capacidad del territorio para permitir los
desplazamientos de los organismos entre los fragmentos (Taylor et al., 1993).
Para determinar la conectividad entre los fragmentos se midieron las distancias
del centro de un fragmento al borde del fragmento más cercano para cada uno
(Cayuela, 2006 y McGarigal & Marks, 1995).
Efecto borde
Se determinaron también, la cantidad de fragmentos de hábitat interior a una
determinada distancia del borde y la superficie del área interior para cada
fragmento. El área interior de un fragmento refiere a la cantidad de área de un
que no sufre el efecto de borde (básicamente aumento de la penetración de la
luz y vientos). Se calculó la proporción de área interior (Echeverry & Rodríguez,
2006 y Mas & Correa, 2000).
Es importante tener en cuenta que a pesar de que los bordes han sido muy
estudiados, la definición y medición del borde depende del investigador u
observador, del organismo y de la escala espacial del estudio (Lidicker y
Peterson, 1999). La percepción de un borde por un artrópodo va a ser diferente
a la de un mamífero. Es por ésto que los bordes pueden ser específicos para
una especie y según recientes estudios con mamíferos pequeños la percepción
del borde puede ser relativa al sexo o edad de un animal dentro de una misma
especie (Lidicker y Peterson, 1999).
En relación a lo antes mencionado, cabe destacar que no se pudo encontrar
información sobre ecosistemas naturales similares, y menos a nivel nacional,
por lo que se tomó como medida al perímetro, cinco metros para el caso de
campo natural y diez metros para el bosque nativo. Estos valores de distancias
al borde se fijaron operativamente de forma arbitraria ya que se consideró que
a esas distancias y en esos ambientes el efecto de la matriz sobre el fragmento
no sería importante y los ambientes se comportarían como de hábitat interior.
Diversidad
Por otro lado, se calculó la diversidad mediante el índice de Shannon-Wiener
(H´) y equitatividad (E) a nivel de paisaje (McGarigal & Marks, 1995).
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Donde:
S número de categorías en el área estudiada
pi proporción del área ocupada por la categoría i
E = H´/lnS
El valor de E se acerca a 0 cuando un ambiente domina al resto y a 1 cuando
todos los ambientes comparten superficies similares
Para comprobar si existían diferencias estadísticamente significativas en la
diversidad encontrada entre años, se compararon los índices de Shannon Weaver calculados de a pares y mediante un test de t (Moreno, 2001).
Impacto potencial sobre la biodiversidad de mamíferos
Para determinar el impacto potencial sobre la biodiversidad, se tomaron a los
mamíferos como grupo indicador por ser el grupo que tiene, en proporción, más
especies amenazadas y por el requerimiento de hábitat tan estricto que
presentan.
Por otro lado, de acuerdo a lo expuesto en Gurrutxaga y Lozano (2008), los
grandes y medianos mamíferos son el grupo zoológico que más se ha utilizado
en el diseño de corredores ecológicos a escala regional. Esto se debe a que se
trata de especies cuyo ámbito de hogar y rangos de desplazamiento son
detectables a escala regional. De esta forma, su escala de percepción del
paisaje coincide, en general, con la de cartografías de vegetación y usos del
suelo y con la percepción humana del paisaje. Otro criterio es que suelen
presentar una distribución, al menos potencialmente, zonal con lo que se
descartan poblaciones relictas o confinadas a sectores localizados. Además, la
transitabilidad de ciertos grandes y medianos mamíferos a través del territorio
resulta sensible a los principales procesos dinámicos de los patrones del
paisaje causantes de pérdida de conectividad ecológica, como la
fragmentación, pérdida de heterogeneidad en los paisajes agrícolas por la
intensificación y efecto-barrera causada por las redes de infraestructuras de
transporte. Por último, pueden actuar como especies paraguas de forma que, si
sus requerimientos de hábitat y de transitabilidad son cubiertos en el paisaje,
éste tiene capacidad para dar soporte a un amplio grupo de taxones con
requerimientos ecológicos similares o menos estrictos.
Para evaluar el impacto potencial de la pérdida de hábitat sobre la viabilidad
poblacional de los mamíferos, se usó el modelo de Belovsky (1987). Este autor
deriva, a partir de relaciones conocidas entre atributos biológicos (e.g., tasa
metabólica) y ecológicos (e.g., densidad poblacional) respecto a la masa
corporal, relaciones funcionales entre tamaños poblacionales mínimos viable
(TMV) y áreas mínimas viables (AMV), respecto a la masa corporal de las
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especies (Figura 5). Estas relaciones corporales, se ajustan en función de la
dieta (carnívoros - herbívoros), ambiente (templado - tropical) y ventanas
temporales para estimar la persistencia de las poblaciones (100 y 1000 años).
Los datos brindados se corresponden a un nivel de probabilidad asociado del
95%.
Figura 5. Modelo propuesto por Belovsky (1987) para la estimación de tamaños poblacionales
mínimos viables (arriba) y áreas mínimas viables para herbívoros (medio) y carnívoros (abajo).
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De acuerdo con lo expuesto por Belovsky (1987), dado un tamaño poblacional
máximo, el tiempo de persistencia esperado va a depender de la tasa de
crecimiento promedio y de la variación de esta tasa dependiente de las
fluctuaciones ambientales relacionadas con el ambiente. Las densidades
poblacionales para una especie van a ser menores en ambientes tropicales que
en templados; ésto puede deberse a que en ambientes tropicales hay una
mayor diversidad lo que puede conducir a un mayor número e intensidad de
interacciones perjudiciales (competencia, depredación, etc). Por otro lado, el
área necesaria por una población para persistir va a ser mayor, a masa
corporal comparable, para carnívoros que para herbívoros debido a que la
disponibilidad de alimento animal es menos abundante que el alimento vegetal.
Dado esto, una AMV esperada va a depender del tipo de alimentación del
mamífero en cuestión y del ambiente, siendo los carnívoros de zonas tropicales
más susceptibles a la extinción que los herbívoros de zonas templadas.
En nuestro caso, consideraremos los valores de AMV para zonas templadas,
para carnívoros o herbívoros según sea el caso, y con un 95% de persistencia
por 100 años. La información de tamaños corporales de la fauna de mamíferos
de Soriano se obtuvo de González y Martinez, 2010.
Siguiendo este modelo y en base a la información sobre las especies generada
por el Proyecto PPD 32-26 (Brazeiro et al. 2008b) y datos biológicos de guía de
mamíferos del Uruguay (González y Martinez, 2010), se clasificó el ensamble
de mamíferos:
• por masa corporal
• separando herbívoros y carnívoros
• de ambientes de pastizales o bosques
Se consideraron únicamente los mamíferos continentales con hábitos
terrestres. No se consideraron ni a los mamíferos voladores ni a especies con
hábitos acuáticos como el lobito de río Lontra longicaudis o la rata de agua
Holochilus brasiliensis, por no ajustarse a lo propuesto por el modelo de
Belovsky.
Cabe aclarar que a los omnívoros se los clasificó en la mayoría de los casos
como potencialmente carnívoros, a no ser que su dieta principalmente fuera
herbívora con alguna posibilidad de alimentarse de insectos o invertebrados.
Por otro lado, a las especies que habitan ambientes de campo natural y
bosques, se los ubicó en ambas categorías.
A partir de la información de masa corporal, dieta y hábitat de cada especie de
mamífero, se estimó en base al modelo de Belosky, el AMV de cada especie.
Los valores de AMV se evaluaron a la luz de la superficie de cada hábitat
natural remanente en Soriano. Así, se determinó la cantidad de especies de
mamíferos que podrían satisfacer sus requerimientos de AMV en los
fragmentos encontrados. O, dicho de otra manera, la cantidad de especies que
ya no podrían ser albergadas por los fragmentos remanentes de vegetación
nativa.
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RESULTADOS y DISCUSION
Uso del suelo
De acuerdo a la clasificación de uso del suelo realizada para los dos años
considerados, se pueden observar diferencias en cuanto a la superficie de
campo natural, bosque nativo y cultivos (Figura 6).
Figura 6. Análisis del uso del suelo de los años 1990 (arriba) y 2009 (abajo)
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De acuerdo a los valores encontrados, las tierras destinadas a cultivos
aumentaron un 27%, pasando de 401.563 has en 1990 a 511.903 has en 2009.
Dentro de esto, está el caso de la forestación donde el aumento fue de 25.000
has ya que en 1990 sólo ocupaba 2.454 has.
Disminución de ambientes naturales
Analizando los ambientes naturales, el bosque nativo pasó de ser un 3,84% del
total del departamento en 1990 a un 2,69% en 2009 (reducción del 30%),
mientras que el campo natural redujo su superficie en un 23% pasando de
412.387 has en 1990 a 316.531 has en 2009.
Se resumen los parámetros evaluados para los años 1990 y 2009 en los dos
ambientes naturales considerados (bosque nativo y campo natural) separados
y en conjunto en la Tabla 2.
A fines prácticos se eliminaron los fragmentos menores a 0,5 has.
Tabla 2. Parámetros evaluados para el año 1990 y 2009 en los dos ambientes considerados y
juntos como ambientes naturales.
Bosque nativo
1990
Nº de
fragmentos
Superficie total
aproximada
Porcentaje del
departamento
Perímetro
(sumatoria
aproximada)
Tamaño
promedio (has)
Tamaño máx
(has)
Tamaño mín
(has)
Densidad de
fragmentos
(n/100 has)
Índice de
forma
promedio
Dimensión
fractal
promedio
4.515
Campo natural
2009
2.539
1990
Ambiente natural
(bosque nativo +
campo natural
1990
2009
2009
13.661
11.430
18.176
13.969
34.004
23.559
412.386
316.531
446.391
340.100
3,8
2,7
46,6
36,2
50,5
38,9
6.716.030
5.438.021
34.868.888
43.680.847
41.584.918
49.118.868
7,5
9,3
30,2
27,7
24,7
24,4
1.675,6
1.556,8
253.713,9
234.955,6
253.713,9
234.955,6
0,5
0,5
0,5
0,5
0,5
0,5
0,54
0,29
1,64
1,31
2,05
1,60
1,6
2,0
1,7
2,0
1,7
2,0
1,35
1,37
1,35
1,38
1,35
1,38
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Desde 1990 a 2009 los fragmentos de bosque nativo pasaron de 4.515 a 2.539
manteniendo la estructura de tamaños relativamente estable (Figura 7), con
fragmentos mayores a 10 has prácticamente incambiados. En cuanto al tamaño
promedio, aumentó de 7,53 has a 9,58 has. Esto seguramente se deba a que
los fragmentos talados fueron aquellos fragmentos pequeños dispersos por el
territorio y no las grandes masas de bosque nativo presentes principalmente en
las márgenes del Río Uruguay y Río Negro.
Número de parches
Número de parches por rango de tamaño
bosque nativo
2600
2400
2200
2000
1800
1600
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
1990
2009
<1
1‐10
10‐100
1000‐1000
>1000
Rangos de superfici (has.)
Figura 7. Número de fragmentos en función a los rangos de tamaño en hectáreas para el
bosque nativo en los años 1990 y 2009. Se señalan con círculo rojo los fragmentos mayores a
10 has que permanecieron prácticamente incambiados.
En cuanto al campo natural, de 13.661 fragmentos que había en 1990 pasaron
a 11.430 en 2009 con un tamaño promedio que disminuyó de 30,19 has a
27,69 has manteniendo la misma forma de estructura de los fragmentos (Figura
8), con fragmentos menores a 1 ha y mayores a 100 has prácticamente
incambiados.
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Número de parches
Número de parches por rango de tamaño
campo natural
7500
7000
6500
6000
5500
5000
4500
4000
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
1990
2009
<1
1‐10
10‐100
100‐1000
>1000
Rango de superficie (has.)
Figura 8. Número de fragmentos en función a los rangos de tamaño en hectáreas para el
campo natural en los años 1990 y 2009. Se señalan con círculo rojo los fragmentos menores a
1 ha y mayores a 100 has que permanecieron prácticamente incambiados
Teniendo en cuenta los resultados obtenidos sobre todo en relación a la
estructura de los fragmentos, se decidió recalcular los parámetros encontrados
pero descartando los fragmentos en los que no hubo cambios y que
seguramente estarían enmascarando mayores diferencias.
En relación a la estructura de tamaños y de acuerdo a la Figura 9 vemos como
se acentúan las diferencias en relación al número de fragmentos de bosque
nativo en los diferentes rangos dándose la mayor pérdida en fragmentos de 1
ha a 3 has.
Número de parches por rango de tamaño descartando parches mayores a 10has.
bosque nativo
1800
1600
1990
Número de parches
1400
2009
1200
1000
800
600
400
200
0
<0.75
0.75‐1
1‐3
3‐5
Rango de superficie (has.)
5‐10
Figura 9. Número de fragmentos en función a los rangos de tamaño en hectáreas para el
bosque nativo en los años 1990 y 2009.
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En cuanto al campo natural, al rehacer el gráfico sin los fragmentos que no
sufrieron modificaciones, tampoco se observaron modificaciones en los
fragmentos mayores a 50 has por lo que no se consideraron esos datos. En la
Figura 10 se muestran las diferencias en relación al número de fragmentos en
los diferentes rangos dándose la mayor pérdida en fragmentos de hasta 15
has.
Número de parches
Número de parches por rango de tamaño descartando parches menores a 1ha y mayores a 50has.
campo natural
3600
3400
3200
3000
2800
2600
2400
2200
2000
1800
1600
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
1990
2009
<2
2‐5
5‐15
15‐30
Rango de superficie (has.)
30‐50
Figura 10. Número de fragmentos en función a los rangos de tamaño en hectáreas para el
campo natural en los años 1990 y 2009.
Por otro lado, en cuanto a la forma de los fragmentos medida a través del
índice de forma, tanto de bosque nativo como de campo natural, en 1990
tendían a formas más circulares (valores más cercanos a 1) mientras que en
2009 la forma se hace un poco más compleja llegando a mayores valores
(cercanos a 2). Por otro lado, el índice de dimensión fractal muestra valores
similares de complejización del borde. Esto es interesante ya que depende el
índice que se utilice, los resultados que se puedan obtener por lo que no sería
aconsejable utilizarlos indistintamente sino de forma complementaria.
Analizando el ambiente natural (considerando únicamente bosque nativo +
campo natural) observamos que pasó de una superficie que ocupaba el 50,5%
del departamento en 1990 al 39% en 2009 manteniendo un tamaño promedio
de alrededor de 24 has. En cuanto a la densidad de los fragmentos, bajan de
2,05 fragmentos cada 100 has en 1990 a 1,60 en 2009 complejizándose
levemente la forma.
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Fragmentación
Para el campo natural se observa un leve aumento de la fragmentación
variando el valor del índice de 0,183 en 1990 a 0,173 en 2009. Analizando el
ambiente natural en conjunto (únicamente bosque nativo y campo natural) se
observa una disminución de la fragmentación debida a los valores de los
fragmentos de bosque nativo. En la Tabla 3 se resumen los valores
encontrados para el índice de fragmentación para los dos ambientes
considerados en ambos años.
Tabla 3. Índice de fragmentación calculado para los años 1990 y 2009 en los dos ambientes
considerados.
1990
Bosque nativo
Campo natural
Ambiente natural (bosque
nativo + campo natural
2009
0,063
0,183
0,197
0,173
0,086
0,112
Todos estos cambios ocurridos se reflejan distinto en los índices de
fragmentación calculados para el período los que muestran una disminución de
la fragmentación para el bosque nativo (pasando el índice de 0,063 a 0,197) ya
que una disminución del valor del índice se relaciona con un aumento del grado
de fragmentación. Esto apoya los resultados encontrados en cuanto a que los
fragmentos eliminados desde 1990 a 2009 fueron aquellos de menor tamaño
ya que, si bien en número son muchos (alrededor de 2.000), no suman tanto en
superficie lo que, al eliminarlos, aparenta un grado de fragmentación menor.
Recalculando el índice de fragmentación obtenemos los resultados que se
muestran en la Tabla 4.
Tabla 4. Parámetros recalculados descartando fragmentos sin modificaciones entre los años
1990 y 2009 en los dos ambientes considerados.
Bosque nativo
1990
2009
Nº de fragmentos
Superficie (has)
Tamaño
promedio (has)
Índice
de
fragmentación
Campo natural
1990
2009
4.144
7.922,69
2.210
4.707,34
8.134
43.978,91
6.133
27.500,50
1,91
2,13
5,41
4,48
0,017
0,052
0,055
0,052
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Es de destacar que estos nuevos resultados recalculados vuelven a mostrar,
para bosque nativo, una fragmentación menor en 2009 con respecto a 1990 a
pesar de que los tamaños promedio de los fragmentos son similares (aunque
sigue siendo levemente mayor para 2009). Esto podría estar señalando que el
índice de fragmentación calculado de esta manera, no estaría reflejando
fielmente la realidad. Es por esto que, al analizar un paisaje, no se debería
tomar solamente el índice de fragmentación sino considerar otros datos
relevantes como son el número de fragmentos, la superficie total de ese
ambiente y la superficie promedio, máxima y mínima de los fragmentos.
Conectividad
Analizando la conectividad medida como la distancia entre el centroide de un
fragmento al borde del fragmento más cercano, resulta evidente que el bosque
nativo presentó una caída, siendo la distancia promedio en 1990 de 365,48 m
(con un máximo de 7.305 y un mínimo de 0) y de 254,78 m (máximo de 5.764 y
mínimo de 11) en 2009. Esto concuerda con una distribución más extendida en
el departamento para 1990 (aunque con fragmentos pequeños) y una más
compacta en 2009.
Para campo natural, las distancias en 2009 fueron mayores a las encontradas
para 1990 tanto la promedio (pasando de 168m en 1990 a 192m en 2009)
como en la máxima (siendo de 1.865m en 1990 y 2.937m en 2009).
Las distancias medias y extremas entre el centroide de un fragmento al borde
del fragmento más cercanos se resumen en la Tabla 5.
Tabla 5. Parámetros conectividades para los años 1990 y 2009 en los dos ambientes
considerados.
1990
Bosque nativo
Distancia promedio (m)
Distancia máx (m)
Distancia mín (m)
365,48
7.305,57
0
2009
Campo
natural
168,02
1.864,73
0
Bosque nativo
254,78
5.764,63
10,97
Campo
natural
192,29
2.937,22
6,92
Efecto borde
Analizando el efecto borde, encontramos que el área total donde el ambiente
no se vería influenciado por el entorno (5m para el campo natural y 10 para el
bosque nativo) disminuyó, pasando de 27.538 has efectivas de bosque nativo
en 1990 a 18.289 has en 2009. En relación al campo natural, paso de 395.147
has a 294.853 has en 2009
Para las zonas núcleo de cada ambiente natural considerado (bosque nativo y
campo natural), se analizaron los siguientes parámetros para los años 1990 y
2009 que se resumen en la Tabla 6.
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Tabla 6. Parámetros evaluados para la zona efectiva (sin efecto borde) en el año 1990 y 2009
en los dos ambientes considerados y juntos como ambientes naturales.
Bosque nativo
1990
2009
Número de fragmentos
Superficie total
Porcentaje del departamento
Tamaño promedio (has)
Tamaño máx (has)
Tamaño mín (has)
4.515
27.537,91
3,11
6,10
1456,04
0,09
2.539
18.288,89
2,09
7,20
1.420,57
0,12
Campo natural
1990
2009
13.661
395.146,54
44,67
28,93
247809,04
0,26
11.430
294.852,66
33,73
25,80
223.732,51
0,29
Diversidad
En cuanto a la diversidad del paisaje, permaneció con valores muy similares
mostrando diferencias que no resultan estadísticamente significativas. En
cuanto a la equitatividad, muestra valores similares y medios de lo que se
desprende que no hay ningún ambiente que domine ampliamente a los otros
(valores de equitatividad iguales a 0) aunque al no mostrar valores cercanos a
1, no se puede hablar de ambientes equitativamente abundantes.
En cuanto a la diversidad del paisaje medida a través del índice de ShannonWiener (H´) y equitatividad (E), los valores calculados se resumen en la Tabla
7.
Tabla 7. Índices de diversidad de Shannon-Wiener y equitatividad para los años 1990 y 2009
en los dos ambientes considerados.
1990
Shannon-Wiener
Equitatividad
1,007
0,562
2009
1,018
0,568
Las diferencias del índice de diversidad de Shannon-Wiener comparando
ambos años no fueron significativas (t calculada = 9,105; p=0,05)
Cabe destacar que el comportamiento de los ecosistemas de bosque nativo y
campo natural fue diferente. En ambos casos la superficie y el número de
fragmentos disminuyeron desde 1990 a 2009, a pesar de que el índice de
fragmentación mostró una disminución para el bosque nativo y un aumento
para el campo natural. Esta disminución en el BN seguramente se deba al
aumento de la superficie promedio en los fragmentos de bosque nativo debido
a la desaparición de alrededor de 2.000 fragmentos menores a 10 has. Al
aumentar la superficie agrícola se ocuparon zonas de fragmentos pequeños
(en su mayoría entre 1 ha y 3 has) de bosque nativo distribuidos por el
territorio, afectando en menor medida a las grandes masas de bosque nativo.
Es importante destacar que tanto el bosque nativo como el campo natural
históricamente han sido modificados por la necesidad de ganar espacios
agrícolas y en este trabajo se evidencian los efectos producidos sobre
remanentes de estos ecosistemas naturales que es deseable conservar.
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Por todo lo antes mencionado, se puede afirmar que existió una modificación
del paisaje en el departamento de Soriano desde 1990 al 2009 al reducirse o
desaparecer fragmentos de bosque nativo y campo natural, aunque la variación
sufrida analizada a nivel de paisaje mediante el índice de diversidad de
Shannon-Wiener no fue significativa.
Impacto potencial sobre la biodiversidad de mamíferos
Como ya se explicara, para nuestro caso se consideraron los datos de zonas
templadas y con un 95% de persistencia de la especie por 100 años (Figura
11).
Body mass (gr)
Figura 11. Modelo propuesto por Belovsky (1987). Se señala el rango de valores utilizados. El
área roja indica la zona templada de la gráfica y el rectángulo punteado, el 95% de persistencia
por 100 años.
De las 57 especies terrestres potencialmente presentes en el departamento de
Soriano, 20 pertenecen al Órden Chiroptera y cuatro tienen hábitos acuáticos
por lo que la clasificación se realizó con las 33 especies restantes. La lista de
las especies potencialmente presentes se muestra en el Anexo III.
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La lista de especies consideradas para este trabajo se muestra en la Tabla 8
donde se señala su peso máximo, hábitat y tipo de alimentación.
Como se puede observar, las áreas propuestas por este modelo son rangos y
para este estudio se tomaron los valores mínimos de ese rango como AMV.
Dicho de otra manera, se identificaron las mínimas superficies necesarias para
que esas poblaciones tengan un 95% de probabilidad de sobrevivir por 100
años.
Tabla 8. Lista de las especies consideradas para este estudio con sus características más
relevantes para el trabajo. La información fue obtenida de González y Martinez, 2010
Especie
Mazama gouazoubira
Cerdocyon thous
Chrysocyon brachyurus
Lycalopex gymnocercus
Leopardus braccatus
Leopardus geoffroyi
Puma concolor
Conepatus chionga
Galictis cuja
Nasua nasua
Procyon cancrivorus
Dasypus hybridus
Dasypus novemcinctus
Euphractus sexcinctus
Cryptonanus cf. Chacoensis
Didelphis albiventris
Lutreolina crassicaudata
Monodelphis dimidiata
Cavia aperea
Sphiggurus spinosus
Hydrochoerus hydrochaeris
Akodon azarae
Calomys laucha
Deltamys kempi
Oligoryzomys flavescens
Oligoryzomys nigripes
Oxymycterus josei
Reithrodon typicus
Scapteromys tumidus
Wilfredomys oenax
Ctenomys pearsoni
Ctenomys rionegrensis
Ctenomys torquatus
Nombre común
guazubirá
zorro perro
aguaraguazú
zorro gris
gato pajero
gato montés
puma
zorrillo
hurón
coatí
mano pelada
mulita
tatú
peludo
marmosa
comadreja mora
comadreja colorada grande
comadreja colorada chica
apereá
coendú
carpincho
ratón de campo
laucha
ratón aterciopelado
ratón colilargo chico
ratón colilargo grande
ratón hocicudo de José
rata conejo
rata de pajonal
rata de hocico ferrugineo
tucu tucu de Pearson
tucu tucu de Río Negro
tucu tucu
Peso
(Kg) Alimentación Hábitat
20
herbívoro
BN
9
carnívoro
BN CN
25
carnívoro
CN
8
carnívoro
CN BN
5
carnívoro
CN
6
carnívoro
BN
103
carnívoro
BN CN
3
carnívoro
CN BN
3
carnívoro
BN CN
8
carnívoro
BN
10
carnívoro
BN CN
2
carnívoro
CN
6.5
carnívoro
BN CN
7
carnívoro
CN BN
0.034
carnívoro
CN BN
2
carnívoro
BN CN
0.8
carnívoro
CN BN
0.15
carnívoro
CN
0.8
herbívoro
CN
2.5
herbívoro
BN
75
herbívoro
BN
0.046
carnívoro
CN BN
0.016
herbívoro
CN
0.032
carnívoro
CN
0.039
herbívoro
CN BN
0.052
herbívoro
BN
0.12
carnívoro
CN
0.105
herbívoro
CN
0.21
carnívoro
BN CN
0.062
herbívoro
BN
0.3
herbívoro
BN
0.18
herbívoro
CN
0.303
herbívoro
CN
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Se detectaron 22 especies de bosque y 25 de ambientes de pastizales.
De acuerdo a la masa corporal, para el bosque nativo se detectaron 15
especies carnívoras y siete herbívoras. La distribución por rangos de masa
corporal se muestra en la Figura 12.
Rango de peso de las especies herbívoras del bosque nativo
7
3.5
6
3
Número de especies
Número de especies
Rango de peso de las especies carnívoras del bosque nativo
5
4
3
2
1
2.5
2
1.5
1
0.5
0
0
<0.1
0.1‐1.0 1.0‐5.0 5.0‐10 10.0‐50
>50
<0.1
0.1‐1.0
1.0‐5.0
5.0‐30
>30
Categorías de peso en Kg
Categorías de peso en Kg
Figura 12. Número de especies en función de categorías de peso (en Kg.) para el bosque
nativo. Se muestran los carnívoros a la izquierda y herbívoros a la derecha.
Para los carnívoros del bosque nativo, los pesos van desde 34 gr de la
marmosa (Cryptonanus cf. Chacoensis) hasta 10 Kg del mano pelada (Procyon
cancrivorus) con una especie potencialmente presente en la zona de 103 Kg
(Puma Puma concolor). Para los herbívoros, los pesos van desde 39 gr del
ratón colilargo chico (Oligoryzomys flavescens) hasta 70 Kg del carpincho
(Hydrochoerus hydrochaeris).
Para el campo natural, se encontraron 19 especies de carnívoros y seis de
herbívoros. En la Figura 13 se muestran las distribuciones por rango de peso
en Kg.
Rango de peso de las especies carnívoras del campo natural
Rango de peso de las especies herbívoras del campo natural
2.5
5
Número de especies
Número de especies
6
4
3
2
1
0
2
1.5
1
0.5
0
<0.1
0.1‐1.0 1.0‐5.0 5.0‐10 10.0‐50
Categorías de peso en Kg
>50
<0.1
0.1‐0.3
0.3‐0.5
>0.5
Categorías de peso en Kg
Figura 13. Número de especies en función de los rangos de peso (en Kg.) para el bosque
nativo. Se muestran los carnívoros a la izquierda y herbívoros a la derecha.
En cuanto a los carnívoros, los pesos varían desde 32 gr (ratón aterciopelado
Deltamys kempi) hasta los 25 Kg del aguaraguazú (Chrysocyon brachyurus).
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Con un registro, al igual del bosque nativo, de 103 Kg. Para el caso de los
herbívoros, van desde los 16 gr de la laucha (Calomys laucha) hasta los 800 gr
del apereá (Cavia aperea).
En la Tabla 9 se muestra al AMV (valor mínimo del rango) según lo propuesto
por el modelo de Belovsky (1987) y la cantidad de fragmentos que cumplen con
cada AMV para esas especies en 1990 y 2009. Para contar el número de
fragmentos se tuvo en cuenta el ambiente al cual pertenecían (BN, CN o
BN+CN).
Tabla 9. Lista de las especies consideradas para este estudio con sus características más
relevantes para el trabajo. La información fue obtenida de González y Martinez, 2010
Especie
Nombre común
Mazama gouazoubira
Cerdocyon thous
Chrysocyon brachyurus
Lycalopex gymnocercus
Leopardus braccatus
Leopardus geoffroyi
Puma concolor
Conepatus chionga
Galictis cuja
Nasua nasua
Procyon cancrivorus
Dasypus hybridus
Dasypus novemcinctus
Euphractus sexcinctus
Cryptonanus cf. Chacoensis
Didelphis albiventris
Lutreolina crassicaudata
Monodelphis dimidiata
Cavia aperea
Sphiggurus spinosus
Hydrochoerus hydrochaeris
Akodon azarae
Calomys laucha
Deltamys kempi
Oligoryzomys flavescens
Oligoryzomys nigripes
Oxymycterus josei
Reithrodon typicus
Scapteromys tumidus
Wilfredomys oenax
Ctenomys pearsoni
Ctenomys rionegrensis
Ctenomys torquatus
guazubirá
zorro perro
aguaraguazú
zorro gris
gato pajero
gato montés
puma
zorrillo
hurón
coatí
mano pelada
mulita
tatú
peludo
marmosa
comadreja mora
comadreja colorada grande
comadreja colorada chica
apereá
coendú
carpincho
ratón de campo
laucha
ratón aterciopelado
ratón colilargo chico
ratón colilargo grande
ratón hocicudo de José
rata conejo
rata de pajonal
rata de hocico ferrugineo
tucu tucu de Pearson
tucu tucu de Río Negro
tucu tucu
Peso
(Kg)
20
9
25
8
5
6
103
3
3
8
10
2
6.5
7
0.034
2
0.8
0.15
0.8
2.5
75
0.046
0.016
0.032
0.039
0.052
0.12
0.105
0.21
0.062
0.3
0.18
0.303
Nº de fragmentos
AMV*
con superficie mayor
2
(Km )
o igual al AMV
1990
2009
10
2
2
400
2
1
700
1
1
300
2
1
100
2
1
200
0
0
2.000
1
1
90
2
1
90
2
1
300
0
0
450
2
1
70
2
1
200
2
1
250
2
1
4
44
30
70
2
1
50
3
3
15
8
6
5
24
20
7
5
4
20
0
0
5
35
25
0,5
314
193
4
32
24
1,5
140
76
2
25
16
15
8
6
3
45
32
20
6
5
2
25
16
4
12
6
3
45
32
4
32
24
* Según modelo (Belovsky, 1987) para zonas templadas y 95% de persistencia por 100 años.
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Cabe destacar que para simplificar el análisis, asumimos fragmentos aislados
completamente, por lo que la viabilidad de las especies dependería
exclusivamente de la disponibilidad de hábitat local, ya que no existiría
inmigración.
De acuerdo al modelo de Belovsky (1987), un carnívoro de 100 Kg necesitaría
una superficie mínima de entre 2.000 Km2 (200.000 has) y 70.000 Km2
(7.000.000 has) para tener un 95% de persistencia por 100 años, mientras que
uno de 30g necesitaría al menos 4 Km2 (400 has). Teniendo en cuenta esto
para campo natural y suponiendo los fragmentos “aislados”, en 1990, 32
fragmentos cumplían ese requisito para un ratón aterciopelado (Deltamys
kempi) de 32g, mientras que en 2009, solo 24 fragmentos lo harían. Si
considerando un mano pelada (Procyon cancrivorus) de 10 Kg, se necesitarían
45.000 has, condición que en 1990 se cumplía en dos fragmentos, mientras
que en 2009 solo se lograría en 1 fragmento. Si este análisis lo hacemos para
los herbívoros, un apereá (Cavia aperea) de 800g necesitaría al menos 500
has y en 1990, 24 fragmentos tenían esa superficie mientras que 20 en 2009.
Si analizamos el bosque nativo, tenemos que para un ratón de campo (Akodon
azarae) de 46g, en 2009 se redujo el número de fragmentos en los cuales se
cumple la condición de tener un 95% de persistencia por 100 años de 35 a 25
mientras que para un coatí (Nasua nasua) o un gato montés (Leopardus
geoffroyi) no existen fragmentos que cumplan esta condición ni en 1990 ni en
2009.
Considerando todo ésto y como se muestra en la Tabla 9, todas las especies
que disponen de AMV en 1990 en el departamento de Soriano, también las
tendrían en 2009. Esto indicaría que la reducción en la disponibilidad de
hábitats naturales en los 20 años analizados, como único factor de amenaza,
no generaría extinciones a nivel de la fauna de mamíferos del departamento de
Soriano. Igualmente, hay que tener en cuenta que existen tres especies de BN
potencialmente presentes que, de acuerdo con este modelo, no disponen de
AMV en la actualidad, pero tampoco la tenían en 1990. En relación a las
especies de CN, todas las potencialmente presentes disponen de AMV,
inclusive el puma (Puma concolor).
Cabe destacar que si bien no se daría ninguna extinción a nivel del
departamento, sí se darían extinciones locales, ya que en el 82% de las
especies disminuyó la cantidad de fragmentos que cumplían con el AMV y en
ningún caso aumentó (Figura 14).
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Número de parches
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320
300
280
260
240
220
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
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Evolución del número de parches que cumplen con el AMV
1990
2009
Especies de mamíferos terrestres potencialmente presentes en Soriano
Figura 14.Se grafica el número de fragmentos que cumplen con el AMV por especie
potencialmente presente en el departamento de Soriano en los años 1990 y 2009.
Es importante destacar que, teniendo en cuenta lo antes mencionado, para el
carnívoro más pequeño potencialmente presentes en la zona (32 g), la
superficie mínima necesaria para que cumpla con el modelo propuesto por
Belovsky (1987) es de al menos 450 has y para el herbívoro de menor masa
corporal (16g) de alrededor de 50 has. Considerando esto, es difícil pensar en
medidas de conservación lo suficientemente efectivas para diferentes especies,
considerando que si para un aguaraguazú la superficie mínima para que la
población sea viable sería de al menos 75.000 has.
Cabe aclarar que para simplificar este análisis preliminar, y por carecer de
información sobre conectividad en nuestros paisajes, se están considerando los
fragmentos de hábitat como completamente aislados (“islas”). Obviamente que
se reconoce esto es una sobre simplificación de la realidad, como lo muestra lo
expuesto por Miranda (1997), quien encontró que de 23 especies de
mamíferos, 16 estaban presentes tanto en selvas como en zonas
desforestadas. En general estas especies son generalistas y se adaptan a
diferentes ambientes dentro de los cuales se encuentran algunos cultivos. Así
lo muestran los resultados obtenidos por Andrade-Nuñez & Aide (2010),
quienes estudiaron la riqueza específica, abundancia y composición de
especies de mamíferos grandes y medios en bosque galería, pastizales y
plantaciones de árboles exóticos, encontrando que el bosque galería fue el
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ambiente más diverso, seguido por las plantaciones de árboles exóticos y por
último los pastizales.
En este sentido, queda planteada la necesidad de que se profundice más en
los estudios sobre dispersión y movilidad de las especies nativas en paisajes
insertos en matrices dominadas por sistemas agrícolas. Estudios de ese tipo
permitirían avanzar en la determinación de superficies reales de conservación.
Por todo lo antes mencionado, podemos afirmar que tanto en bosque nativo
como en campo natural, el número de fragmentos necesarios para tener un
95% de persistencia por 100 años se redujo desde 1990 a 2009 en el 82% de
las especies del departamento de Soriano. También hay que tener en cuenta
que, dadas las especies potencialmente presentes en la zona, solo cumplen
con la condición del modelo fragmentos mayores a 50 has. Teniendo en cuenta
esto y siendo más estrictos analizando únicamente la superficie de las zonas
núcleo para el ambiente natural en su conjunto (bosque nativo + campo
natural), solo el 2% (374) de los fragmentos cumplían esto en 1990 mientras
que para 2009 la cifra se redujo aún más quedando solo el 1,6% (230). A esto
hay que sumarle fenómenos como la competencia, especies muy específicas
adaptadas solamente a ambientes prístinos, efectos de pesticidas, caza u otras
que pueden restringir la superficie. De todas maneras, hay que relativizar estos
datos ya que, de acuerdo a lo expuesto por Miranda (1997) y Andrade-Nuñez &
Aide (2010):
• en este estudio se consideraron los fragmentos como aislado cosa que
no ocurre en la naturaleza
• muchas especies se adaptan a cultivos como a las plantaciones de
árboles exóticos.
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CONCLUSIONES
Los resultados obtenidos indican que la estructura del paisaje del departamento
de Soriano sufrió cambios evidentes durante el período 1990 - 2009, asociado
a un proceso de intensificación agrícola caracterizado por una fuerte expansión
del cultivo de soja. El área cultivada avanzó sobre campos naturales y bosques
nativos, perdiéndose 23% y 31% de estos ecosistemas respectivamente. Es
importante destacar que los bosques nativos en Uruguay están protegidos por
el Decreto Nº 330/993 que regula el corte y la extracción de cualquier producto
del bosque indígena y no está permitida su tala indiscriminada.
Si bien esta pérdida de hábitats no produciría extinciones de mamíferos a nivel
del departamento, es importante destacar las extinciones locales de
comunidades que seguramente se produjeron en los fragmentos que fueron
eliminados en el período estudiado (2.000 fragmentos de bosque natural <10
has y 2500 fragmentos campo natural de 1-100 has), así como la alta
probabilidad de extinciones locales (futuras en un importante número de
poblaciones no viables. Esto sería particularmente preocupante en el caso de
especies cercanas a la amenaza como el gato pajero (Leopardus braccatus) o
la mulita (Dasypus hybridus).
Los escenarios futuros no son muy alentadores. El comportamiento de los
mercados internacionales provoca la demanda creciente de commodities
agrícolas que junto a la tasa de crecimiento poblacional mundial provoca una
demanda creciente de alimento, procesos que seguirán aumentando aún más
en el futuro cercano (Brazeiro et al., 2008). El mantenimiento de los altos
precios de la soja y la falta de un ordenamiento territorial aplicado a escala
país, nos enfrentamos a un desafío aún mayor. Hay que tener en cuenta que
en Uruguay todavía estamos a tiempo de tomar medidas apropiadas para
conservar los ecosistemas naturales que todavía existen y los servicios y
bienes que nos prestan. Todo esto sin perder de vista las necesidades de
producción pero en base a un desarrollo sostenible. Es posible producir
conservando y conservar produciendo.
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Junio, 2011
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Anexo I
EL SECTOR SOJERO
El sector agrícola en Uruguay se desarrolló con el objetivo de satisfacer las
demandas del mercado interno, alcanzando una superficie máxima de
ocupación del suelo a principios de la década de 1950 con casi 1 millón de
hectáreas. Progresivamente, y a consecuencia del abandono del modelo de
sustitución de importaciones, la actividad agrícola comienza a reducir las áreas
cultivadas y el número de agricultores. Presenta un proceso continuo de
tecnificación, aumento de la producción y concentración de la producción (De
los Campos et al, 2002), llegando a la década de 1990 a un promedio de
470.000 hectáreas ocupadas principalmente con arroz, trigo, cebada, girasol,
maíz y sorgo generando cerca del 50% del VBP del sector agropecuario
(Achkar et al., 2000; Arbeletche & Carballo, 2006).
Durante este período se consolidó la integración de la agricultura de secano a
los sistemas pecuarios, articulando los beneficios generados para ambas
producciones con la rotación agrícola-praderas. Asimismo se manifestó una
creciente integración vertical del sector con agroindustrias asociadas y la
vinculación con el mercado externo que constituyó el 37% en la década de
1990 frente al 4% en la década de 1960 (Souto, 2007).
A principios de siglo XXI la irrupción del cultivo de soja como expansión de la
frontera agrícola argentina desde el litoral oeste del país, convierte a este
producto en el principal rubro de la agricultura nacional (Figura 1.I),
desplazando a la producción de arroz, que durante muchos años constituyó el
principal generador de excedentes exportables del sector agrícola nacional
(Achkar et al., 2008).
900000
800000
700000
600000
500000
400000
300000
200000
100000
0
99/00 00/01 01/02 02/03 03/04 04/05 05/06 06/07 07/08 08/09 09/10 Figura 1.I. Área sembrada con soja. Superficie sembrada en función de los años (MGAP-DIEA,
1999 a 2007)
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Las plantaciones principales se desarrollan en el litoral oeste del Uruguay,
principalmente Soriano y Río Negro. Este proceso conduce a generar una
situación de “veranización” de la agricultura en Uruguay liderada por el cultivo
de soja, vinculado a una oferta de tecnología compuesta de semillas
transgénicas resistentes al glifosato y paquetes de siembra directa. Un
mercado internacional relativamente sostenido, un paquete tecnológico que
asegura una productividad media entre 1.500 y 2.000 Kg/ha y el libre ingreso
de capitales al sector, generaron un escenario positivo que despertó el interés
de grandes inversores (muchos de ellos extranjeros), con lógicas de producción
muy diferentes a la del agricultor “tradicional”, que encontraron en la agricultura
una atractiva opción para realizar inversiones que podían llegar a ser seguras y
que generaban rentabilidades competitivas con otros sectores de la economía
(Arbeletche & Carballo, 2006).
BIBLIOGRAFÍA Anexo I
Achkar, M.; J. P. Aicardi & D. Panario. 2000. Sector Agropecuario. Diagnóstico
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Ciudadana. Programa Uruguay Sustentable. REDES. Amigos de la
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Souto, G. & G. Muñoz. 2007. Congreso de de diciembre 2007. Reunión anual.
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Anexo II
EL SECTOR FORESTAL
La plantación de especies arbóreas exóticas es una práctica que se ha llevado
adelante en el país desde principios del siglo XX, inicialmente con fines
básicamente de apoyo a la actividad ganadera. Posteriormente, en la década
de 1970 y 1980, comienza un proceso de apoyo energético secundario para el
sector industrial frente a los costos crecientes del petróleo. A partir de los
comienzos de la década de 1990, con la promoción de la ley forestal
(Nº15.939) del 28 de diciembre de 1987 se consolida un sector orientado a la
generación de materia prima para la industria de celulosa y, minoritariamente,
para la generación de madera aserrada. El sector viene realizando un
importante aporte en la exportación total del país, tendencia que sigue
creciendo como muestra la Figura 1.II (Caputti, 2005).
900000
800000
700000
600000
500000
400000
300000
200000
100000
0
Figura 1.II. Área sembrada con forestación. Superficie sembrada en función de los años
(MGAP-DGF, 1975 a 2007)
En los últimos años el sector presenta transformaciones como la eliminación de
los subsidios directos al sector (2005), algunas acciones del Estado tendientes
a regular al sector y la instalación de plantas de transformación de la madera
en pasta de celulosa en el litoral y plantas de producción de paneles de madera
en el noreste. En conjunto se consolida la presencia de grandes operadores
transnacionales (principalmente finlandeses, españoles, canadienses,
norteamericanos y chilenos), que controlan hegemónicamente el sector. En el
litoral oeste del Uruguay se estima que más del 70% del área forestada es
realizada por dos empresas, cuyo principal objetivo es abastecer sus propias
industrias de celulosa (Arbeletche, et al. 2007).
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De acuerdo con la expuesto por Achkar et al. (2008), la distribución geográfica
de los monocultivos forestales en el Uruguay responde a una triple lógica
espacial:
• Se desarrollan territorialmente en las áreas decretadas de prioridad
forestal (que permitió a los productores acceder a los beneficios
económicos).
• Se plantan en aquellas áreas favorecidas por las condiciones
ambientales (fertilidad de suelos, disponibilidad hídrica, tierras de fácil
laboreo).
• Se ubican en regiones con disponibilidad logística (proximidad a
carreteras, puertos).
La integración de estos factores genera cuatro regiones forestales en el
territorio: noreste, centro, sur este y litoral oeste. En la región del litoral este del
país, que comprende los departamentos de Río Negro, Soriano y Paysandú,
los monocultivos forestales se extienden en una superficie equivalente al 32%
del total de la forestación del país (Figura 2.II). En esta región, la forestación se
destaca como el uso del suelo rural más dinámico, a partir del año 1990,
actividad que se desarrolla entre el 3% - 6% de las explotaciones rurales como
rubro de principal ingresos (Achkar et al., 2008)
.
Figura 1.II. Zonas agropecuarias del país (MGAP-DIEA)
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BIBLIOGRAFÍA Anexo II
Achkar, M.; A. Domínguez & F. Pesce. 2008. Complejidad, diversidad y
transformaciones nuestros ecosistemas y territorios. Revista Quehacer
educativo (Agosto). Montevideo. 33 - 38pp.
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balance y perspectivas”
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Anexo III
Mamíferos potencialmente presentes en el Departamento de Soriano
(Brazeiro et al., 2008. Proyecto PDT 32-26)
En amarillo se señalan las especies que no fueron consideradas para este
trabajo por no tener hábitos terrestres.
ORDEN FAMILIA ESPECIE Artiodactyla Carnivora Carnivora Carnivora Carnivora Carnivora Carnivora Carnivora Carnivora Carnivora Carnivora Carnivora Cervidae Canidae Canidae Canidae Felidae Felidae Felidae Mustelidae Mustelidae Mustelidae Procyonidae Procyonidae Mazama gouazoubira
Chiroptera Molossidae Eumops bonariensis
Chiroptera Chiroptera Chiroptera Chiroptera Chiroptera Chiroptera Molossidae Molossidae Molossidae Molossidae Molossidae Phyllostomidae Eumops patagonicus
Chiroptera Phyllostomidae Platyrhinus lineatus
Chiroptera Chiroptera Chiroptera Chiroptera Chiroptera Phyllostomidae Vespertilionidae Vespertilionidae Vespertilionidae Vespertilionidae Sturnira lilium
Chiroptera Vespertilionidae Lasiurus cinereus
Chiroptera Chiroptera Vespertilionidae Lasiurus ega
Vespertilionidae Myoptis nigricans
Cerdocyon thous
Chrysocyon brachyurus
Lycalopex gymnocercus
Leopardus braccatus
Leopardus geoffroyi
Puma concolor
Conepatus chionga
Galictis cuja
Lontra longicaudis Nasua nasua
Procyon cancrivorus
Molossops temminckii
Molossus molossus
Molossus rufus
Tadarida brasiliensis
Desmodus rotundus
Eptesicus diminutus
Eptesicus furinalis
Histiotus montanus
Lasiurus blossevillii
NOMBRE COMUN guazubirá zorro perro aguaraguazú zorro gris gato pajero gato montés puma zorrillo hurón lobito de río coatí mano pelada murciélago de orejas anchas murciélago de orejas anchas patagónico moloso de Temminck molosso común molosso grande murciélago vampiro murciélago de línea blanca falso vampiro flor de lis murciélago dorado mueciélago bronceado murciélago orejudo murciélago colorado murciélago escarchado murciélago de las palmeras murciélago oscuro ESTATUS DE AMENAZA (UICN) * lc lc nt lc nt nt lc lc lc dd lc lc lc lc lc lc lc nt lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc Página 49 de 50
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Chiroptera Chiroptera Chiroptera Chiroptera Cingulata Cingulata Cingulata Didelphimorphia Didelphimorphia Vespertilionidae Vespertilionidae Vespertilionidae Vespertilionidae Dasypodidae Dasypodidae Dasypodidae Didelphidae Didelphidae Didelphimorphia Didelphidae Didelphimorphia Rodentia Rodentia Didelphidae Caviidae Erethizontidae Rodentia Rodentia Rodentia Rodentia Rodentia Rodentia Rodentia Rodentia Hydrochoeridae Muridae Muridae Muridae Muridae Muridae Muridae Muridae Rodentia Rodentia Rodentia Muridae Muridae Muridae Rodentia Rodentia Rodentia Muridae Myocastoridae Octodontidae Rodentia Rodentia Octodontidae Octodontidae Junio, 2011
murciélago de vientre blanco Myotis albescens
murciélago acanelado Myotis levis
murciélago negruzco Myotis riparius
murciélago rojizo Myotis ruber
mulita Dasypus hybridus
tatú Dasypus novemcinctus
peludo Euphractus sexcinctus
Cryptonanus cf. Chacoensis marmosa comadreja mora Didelphis albiventris comadreja colorada grande Lutreolina crassicaudata comadreja colorada chica Monodelphis dimidiata
apereá Cavia aperea
coendú Sphiggurus spinosus
Hydrochoerus
hydrochaeris
carpincho ratón de campo Akodon azarae
laucha Calomys laucha
ratón aterciopelado Deltamys kempi
rata de agua chica Holochilus brasiliensis
rata de agua grande Lundomys molitor
Oligoryzomys flavescens ratón colilargo chico ratón colilargo grande Oligoryzomys nigripes
ratón hocicudo de José Oxymycterus josei
rata conejo Reithrodon typicus
rata de pajonal Scapteromys tumidus
rata de hocico ferrugineo Wilfredomys oenax
nutria Myocastor coypus
tucu tucu de Pearson Ctenomys pearsoni
tucu tucu de Río Negro Ctenomys rionegrensis
tucu tucu Ctenomys torquatus
lc lc lc vu nt lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc lc *lc: preocupación menor
nt: cercanas a la amenaza
vu: vulnerable
dd: datos insuficientes
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